0 引 言
随着我国经济的迅速发展，大量开采重金属矿藏、不合理堆放工业废物、产生大量生活垃圾等人类活动的加剧，使得各种重金属污染物进入了水体
［1］。重金属污染是危害最大的水污染之一，其中污水中重金属镉（Cd）、铬（Cr）的污染尤为突出。重金属污染由于其高毒性，不可生物降解性和生物富集性，严重威胁着人类健康和生态系统的稳定
［2］。重金属Cd的过量摄入能抑制人体生长，影响体内各种酶活性，干扰Cu、Co、Zn等人体所需微量元素的代谢，从而引起一系列疾病
［3］。六价铬（Cr（Ⅵ））是重要的水污染物，当含量在纳克级时仍具有毒性。Cr（Ⅵ）可破坏生物体的生化代谢，引起氧化和非氧化形式的DNA损伤，使血红蛋白变成铁红蛋白出现缺氧症
［4］。
目前从污水中去除重金属离子常用的方法有沉淀法、氧化还原、过滤、离子交换和电化学等。Vareda等
［5］总结了常规重金属去除技术的优缺点。例如：①沉淀法通过石灰调节pH或添加硫化物，使重金属离子沉淀析出。这种方法会产生大量难以处理的污泥。②氧化还原法应用广泛，但是也存在需要大量化工原料和产生大量污泥需要处理的问题。③电化学方法具有高选择性和环境友好型的特点，膜技术具有对空间要求小，操作简便和具有高选择性等优点，但是均成本较高。
重金属离子在自然环境中的固定、去除和解毒可以通过微生物的活动来实现。近年来，运用微生物技术去除水体中重金属污染物受到了广泛关注，由于微生物中的细菌、真菌、藻类细胞壁结构具有像离子交换树脂一样的离子交换特性，可以高效、快速地从复杂溶液中螯合吸附重金属离子。经过长时间的进化，某些微生物对重金属离子具有抗性并能够补救重金属污染。然而，微生物抗性体系及其对重金属离子的修复能力之间的关系仍不清楚
［2］。本文总结了重金属污染物Cd、Cr生物修复技术及其解毒途径，这将有助于发现它们的相互联系并开发更有效的生物修复技术。
1 细菌对污水中重金属的修复
微生物栖息地的差异可导致细菌细胞的进化从而使之耐受不同的重金属，而不同的细菌种群对重金属的耐受能力也存在差异
［6］。重金属不像其他环境污染物一样可自身降解或解毒，随着研究的深入，现已经研发出一种可以从细菌细胞中抽离有毒元素的方法，从而减少重金属在细菌细胞中的积累。近年来，已报道的重金属耐受机制主要包括：由离子泵引起的重金属外排、与其他成分形成复合物、氧化还原重金属、细胞内和细胞外隔离
［7］。研究发现金属阳离子与细胞中含有硫醇分子的复杂化合物被一起分离出来。有些细菌通过酶还原细胞将重金属转化为毒性较低的氧化态，还原后的金属被再氧化之前就排出细胞
［6，7］。细菌硫蛋白是一种富含半胱氨酸的小蛋白，可以与金属离子结合形成金属硫蛋白，与重金属之间存在特有的相互作用。细菌细胞壁中积累重金属的官能团主要是羧基、膦酸盐、胺基和羟基等，主要是细胞表面所带负电荷，通过静电吸附或络合作用固定重金属离子，以及微生物通过离子沉淀、螯合在生物多聚物上或通过重金属离子结合蛋白（多肽）将重金属离子吸收后贮存在细胞的不同部位。
1.1 革兰氏阳性细菌
研究发现，革兰氏阳性细菌中的镉抗性机制与镉外排系统有关。Benmalek等
［8］发现从阿尔及利亚收集的废水样本中分离出的微球菌2YB⁃25OH菌株在pH 6.5的条件下Cd（Ⅱ）的吸附率可达38%。在pH 7.5时对Cr（Ⅵ）的吸附率为59.81%，而在pH 8.5时对Cr（Ⅵ）的吸附率可达80.08%，这是由于2YB⁃25OH菌株的活细菌去除重金属离子的能力受到生长条件pH值的影响，重金属Cd（Ⅱ）和Cr（Ⅵ）与2YB⁃25OH菌株在不同的pH值下积累能力和结合能力差异所致。由此可见，金属形态取决于介质的pH值，培养基的pH值会影响菌株对重金属的吸附能力。Bachate等
［9］发现从印度马哈拉施特拉邦制革厂中无菌塑料瓶分离出的芽胞杆菌TE7菌株在摇动条件下24 h内将Cr（Ⅵ）仅还原了40%；而在静态条件下60 h内将100 mg/L Cr（Ⅵ）完全还原，摇动时Cr（Ⅵ）的这种不完全还原可能是由于好氧条件下菌株对Cr（Ⅵ）的吸收减少，在静态条件下有效还原Cr（Ⅵ）可能是由于TE7使用Cr（Ⅵ）作为末端电子受体。Moreno⁃Benavides等
［10］报道了从制革厂废水中分离出的蜡样芽胞杆菌在LB培养基中可耐受高达8 000 mg/L的Cr（Ⅵ）并降低Cr（Ⅵ）的浓度。具体考察了电镀厂真实废水（RWW）和人造废水（AWW）在有或没有添加葡萄糖的条件下蜡样芽胞杆菌对Cr（Ⅵ）生物还原能力。研究发现其在葡萄糖存在的情况下对AWW废水中Cr（Ⅵ）的去除率可达100%，这是由于葡萄糖可将NADP转化为其他还原形式，提供还原的代谢产物；且葡萄糖是重要的能量来源，与其他微量元素一起，可增加活细胞的生长并促进重金属的生物吸收。Sukumar等
［11］发现枯草芽胞杆菌SS⁃1对于Cr（Ⅵ）的最大抗性为600 mg/L，在初始Cr（Ⅵ）浓度为100 mg/L，pH2.0和生物吸附剂剂量0.1 g/L的条件下，Cr（Ⅵ）去除率可达98.7%。这是由于SS⁃1表面的羧基和酰胺基团参与Cr（Ⅵ）的吸附。Asatiani等
［12］在哥伦比亚玄武岩中分离出节杆菌属能在Cr（Ⅵ）阈值（35 μg/mL）液体培养基中生长。在向培养基中添加Cr（Ⅵ）后约10 d，吸收率可达100%，主要是因为一方面Cr（Ⅵ）氧化体内大分子，形成ROS和Cr（Ⅲ），Cr（Ⅲ）与蛋白质交联，与DNA络合；另一方面有一个复杂的多步骤防御系统，预防和修复损害的细菌细胞。此外，赖氨酸芽胞杆菌属
［13］、链霉菌属
［14］、苏云金杆芽胞杆菌属
［15］在不同条件下对Cd（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）也有一定的吸附效果。革兰氏阳性细菌对重金属镉、铬吸附性能的大小主要受培养基pH值、表面功能基团、温度等影响。
1.2 革兰氏阴性细菌
革兰氏阴性细菌主要成分为肽聚糖，肽聚糖是由N⁃乙酰葡萄糖胺、N⁃乙酰胞壁酸和一些
D型的氨基酸短肽组成。研究证明细胞壁上的肽聚糖可以从水溶液中络合大量的重金属离子。Zakaria等
［16］将革兰氏阴性需氧菌溶血性不动杆菌固定在纤维素的木壳上用于还原Cr（Ⅵ）。在含Cr（Ⅵ） 15 mg/L的废水中，约97%的Cr（Ⅵ）被还原为Cr（Ⅲ），这是由于木壳是纤维素材料的天然来源，纤维素中的葡萄糖基团具有易于取代的羟基，可提供弱碱性和酸性的离子交换条件，从而增强细菌的附着力；纤维素也是多孔的，具有潜在的高表面积可用于附着细菌，因此为Cr（Ⅵ）的还原提供了更多的活性位点。Sun等
［17］考察了微生物和废糖蜜的协同作用去除重金属的有效性，采用两种细菌菌株肠杆菌属和不动杆菌属在废糖蜜为碳源的情况下，通过协同作用对Cr（Ⅵ）的去除率可达98.48%，研究发现其作用机理是微生物将废糖蜜中的糖进行糖酵解时Cr（Ⅵ）还原为Cr（Ⅲ），糖酵解的产物也为还原糖，可以连续还原Cr（Ⅵ），由于总电子给体的数量增加，还原过程得以加速。贠妮等
［18］发现经过驯化后的沼泽红假单胞菌N菌株在最佳条件下（pH 7.0，35 ℃，好氧黑暗，接种量12%），对镉的去除率达80%以上，实验发现镉的去除效率与N菌株的生长相关，处于生长稳定期时，镉的去除率达最大值。尹华等
［19］发现暨南大学微生物实验室保存的一株红螺菌R⁃04在pH 7.0，29 ℃，Cr（Ⅵ） 50 mg/L，光照强度为1 000 lx的条件下培养96 h，Cr（Ⅵ）的还原率可达99%以上，其作用机理可能是菌体通过分泌代谢产物或者形成其他蛋白质（如呼吸作用相关的酶）将高毒性Cr（Ⅵ）还原成低毒性Cr（Ⅲ），从而使菌体能够在较高浓度Cr（Ⅵ）中生长，随着培养时间的增长，越来越多的Cr（Ⅵ）被还原。此外研究还发现苍白杆菌属、肠杆菌属、不动杆菌属、伯克氏菌属等革兰氏阴性菌对Cd（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）都有一定程度的吸附，见
表1［20~33］。综上，革兰氏阴性细菌对重金属镉、铬吸附效率主要是受附着在固体表面比表面积、表面功能基团、培养基等影响。
2 真菌对污水中重金属的修复
真菌是自然界普遍存在的微生物，具有适应不同碳源或氮源的代谢能力，对重金属有一定的抗胁迫作用。不同碳源与真菌对重金属的转化吸收效果有明显差异，如黄曲霉处理工业废水中Cr（Ⅵ），各碳源生物转化过程中Cr（Ⅵ）整体转化效率趋势为：蔗糖>葡萄糖>果糖>乙醇>甘露醇>甘氨酸
［34］。丝状真菌的细胞壁由
β⁃
D⁃葡聚糖、壳聚糖、脱乙酰壳多糖、糖蛋白、脂质、
D⁃半乳糖胺聚合物和聚脲醛酸酯等组成，被认为是提供金属结合位点主要单元，同时乙酰胺基、酰胺、磷酸盐、氨基、巯基、羧基和羟基等基团的存在增强了重金属的吸附能力。真菌具有生长速度快、产量大、价格便宜等优点被广泛应用。重金属污染环境的真菌解毒机制包括价态转化、胞内外沉淀和主动摄取，见
表2［35~44］。
3 藻类对水体中重金属的修复
藻类（主要指真核藻类）具有较强吸附性能且存在于各种水生环境中，被认为是最有推广价值的生物吸附剂之一
［45］。藻类的生物吸附机理主要包括离子交换、静电作用、螯合和微沉淀。相比于细菌和真菌，藻类是一种光合自养型生物，主要有绿藻、褐藻和红藻三类。微藻中含有羧基、胺基、咪唑基、磷酸盐、硫酸盐、巯基、羟基等金属阳离子结合位点。结合位点的数量取决于细胞壁的化学成分，不同藻类的色素分子、结构成分和光合产物都有所不同。例如：蛋白质在绿藻中占细胞壁组成的10%~70%，在红藻中占37%~50%，褐藻中的藻酸占其干重的40%
［46］。藻类细胞壁功能类似于离子交换树脂因此能可逆地吸附重金属离子，有些藻类细胞壁表现为弱酸性阳离子交换器的性质，可以通过与环境中的重金属进行离子交换而吸附重金属离子。
Romera等
［47］选用六种不同的藻对重金属离子吸附性能进行了考察，绿藻里的松藻属和螺旋藻属，红藻里的刺海门冬和角叉菜属，褐藻里的岩藻和泡叶藻属，研究结果发现吸附性能是褐藻>红藻>绿藻，金属对藻类的亲和力大小顺序为铅>铜≥镉>镍>锌，褐藻显示出比其他藻类更高的吸附能力，可能是由于细胞壁中藻酸盐的存在，经研究发现褐藻相对于红藻和绿藻，具有更好的重金属吸附能力，见
表3［48~53］。
藻类对水体中重金属离子吸附效率的提高可通过对藻类进行预处理和固定化作用来实现，研究发现死的藻类生物质相比较于活的生物质具有较高的吸附效率和抗金属胁迫能力并可以脱附处理进行多次利用。研究发现将微藻固定在丝瓜网状生物质上可以螯合Cd（Ⅱ），游离的和固定的小球藻在10 mg/L溶液中去除Cd（Ⅱ）的效率分别为92.7%和97.9%，固定化作用有助于提高Cd（Ⅱ）的去除率和藻的重复使用率
［54］。利用1 g/L的钝顶螺旋藻对Cr（Ⅵ）进行吸附，其生物吸附率最高为73.6%，而利用提取过
β⁃胡萝卜素的藻类废渣对Cr（Ⅵ）进行吸附，最大生物吸附率增加到86.2%，吸附量提高了17%。这可能是在色素提取过程中，有机溶剂使细胞膜破裂，可用于生物吸附的藻类细胞表面积增加
［55］。有研究者发现用胶状菌落Al⁃VN去除水稻田中的Cu（Ⅱ）、Cd （Ⅱ）和Pb（Ⅱ），去除量分别为27.78，28.57和76.92 mg/g，利用EDTA、HNO
3作为解吸附剂重复使用，EDTA的Na
+在第一个循环的解吸过程中通过取代重金属离子与Al⁃VN中的羧基或硫酸根羟基形成了络合物，在第二个循环中，Cu（Ⅱ）、Cd（Ⅱ）和Pb（Ⅱ）无法取代已与生物质中的官能团形成复合物的Na
+，从而形成新的复合物
［56］。在酸性条件下，H
+离子通过替换表面上吸附的金属离子使吸附剂表面质子化，从而导致带正电的金属离子物质解吸。研究人员从非嗜酸性环境中分离出两种耐酸微藻，发现微藻菌株在pH 3.5的条件下从培养基中积累Cd>58%，这是由于两个菌株在酸性环境具有较好的耐受力，在酸性pH下良好生长可以提高去除Cd的能力
［57］。对在活异养微藻的培养基中加入有机物对微藻生长情况的影响和对Cr（Ⅵ）的去除效率进行考察发现，当在培养基中加入乙酸钠时微藻对Cr（Ⅵ）去除效率可达94.2%，这是因为乙酸钠浓度的增加也有利于微藻的生长
［58］。Sooksawat等
［59］研究了藻类生物质从合成金属溶液和市政废水中去除重金属的能力。实验表明两种藻类轮藻属和丽藻属与重金属镉之间是化学吸附。在多种金属溶液中，观察到金属竞争产生了拮抗作用，表明碱性生物质可用于处理城市废水中的重金属。Zeraatkar等
［60］综述了已经用于生产油脂和生物燃料的藻类生物量可以有效地去除废水中的重金属离子，去除效率受到了藻类细胞结构、初始浓度、pH值和反应时间等条件影响。Favara等
［61］发现藻类的遗传修饰、适当的预处理和固定化可以提高藻类去除重金属的能力。
4 展 望
废水中污染物种类繁多，作用机制复杂，影响范围大且污染物含量少、浓度低、作用时间长，治理较困难，全球每年因污染物造成的损失相当严重。不同污染物在人体中发生转化、代谢、降解和富集作用差异较大。污染物，尤其是水体中重金属污染，在食物链中延伸和放大，并转移到人体内不断积累，导致人体急性中毒，或引起慢性中毒；污染物使人体免疫力下降，对不良环境的抵抗力明显降低，对病原生物的敏感性增加，人群的患病率和死亡率增加，儿童生长发育受到影响。物理、化学方法治理是最直接有效的方法，但现阶段大规模的使用效果还不理想，且使用物理、化学等方法还会造成水体二次污染，危害人类身体健康。因此寻找高效、安全的污水中重金属治理技术是社会发展的需要。
近年来，微生物技术（微生物大多数是细菌、真菌和真核藻类）在治理水体中重金属污染物镉、铬取得了一定的进展，在治理过程中，将微生物进行适当的预处理、固定化处理以及增加微生物表面吸附官能团等可有效提高修复效率、重复利用率和排除水体二次污染。本文综述了部分微生物对于重金属镉、铬的修复机理和修复条件，为进一步的研究提供理论参考。随着微生物技术的不断发展，可以预期有更多的微生物会被挖掘出来用于污水中重金属的治理。
为了进一步提高微生物的修复效率并将其运用于实体污水中重金属镉、铬的修复，建议未来从以下四个方面开展工作：①获得高效抗重金属胁迫的菌株：一方面对污染场地的微生物进行筛选，筛选更加经济高效的土著菌；另一方面利用基因工程技术，制备高效，易生长繁殖的工程菌；②继续探究菌株修复重金属的最优条件和作用机理，以提高其修复效果；③加强利用传统修复方法（物理、化学和植物修复技术）等多种技术与微生物技术的联合修复，以及培养复合菌对污水的联合修复，扩大修复规模；④开拓菌种缓释技术以延长修复时间，提高微生物技术修复的实用性，从而实现重金属从水体中彻底去除以及重金属的回收利用。
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